Effets à long terme de l'apport répété de déchets organiques sur l'évolution de la matière organique et des éléments trace métalliques dans un sol sableux acide (Couhins, 33)

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Effets à long terme de l’apport répété de déchets

organiques sur l’évolution de la matière organique et des

éléments trace métalliques dans un sol sableux acide

(Couhins, 33)

Corinne Parat

To cite this version:

Corinne Parat. Effets à long terme de l’apport répété de déchets organiques sur l’évolution de la matière organique et des éléments trace métalliques dans un sol sableux acide (Couhins, 33). Interfaces continentales, environnement. Université de Bourgogne, 2002. Français. �tel-01556412�

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Remerciements

Cette thèse a été réalisée au laboratoire Géosol de l’Université de Bourgogne, en collaboration avec l’équipe « Qualité des sols » de l’INRA de Dijon.

Je tiens tout d’abord à remercier l’INRA et l’ADEME, pour leur soutien financier.

Je remercie ensuite S. Dumontet, D. Baize, L. Denaix et P. Chassin, qui m’ont fait l’honneur de juger ce travail.

C’est un plaisir pour moi d’exprimer ma profonde reconnaissance envers Francis Andreux, professeur à l’Université de Bourgogne et co-directeur de cette thèse, pour la disponibilité dont il a su faire preuve à mon égard, surtout en cette période d’évaluation de l’UMR.

Mes remerciements s’adressent également à Rémi Chaussod, co-directeur de cette thèse.

Je tiens également à remercier Isabelle Feix, l’ingénieur ADEME qui m’a suivie tout au long de cette thèse, mais également Isabelle Lamy et Jean-Claude Fardeau, pour leur participation aux comités de thèse et leurs précieux conseils.

Je tiens également à remercier l’INRA de Bordeaux, qui gère le dispositif sur lequel j’ai travaillé. Je voudrais remercier plus particulièrement Laurence Denaix, qui a su éclairer ma lanterne en me donnant des renseignements précieux ; je regrette seulement de ne pas avoir pu échanger plus d’informations avec l’équipe de Bordeaux.

Je tiens également à exprimer ma profonde sympathie envers Jean Lévêque, « la kro » du déménagement, pour sa disponibilité et ses précieux conseils, tant au laboratoire qu’en « public relation ». J’adresse également mes remerciements à tous les membres de l’équipe Géosol : Philippe Amiotte-Suchet, l’hydrogéologue et informaticien, Sylvie Dousset la madame pesticides, Fabrice Monna, amateur de plomb, Eric Lichtfouse, chimiste et amateur du triple effort.

J’associe à ces remerciements l’ensemble du personnel des différents laboratoires avec qui j’ai travaillé : Marie-Jeanne Milloux et Nathalie Guichard de l’Université de Bourgogne, Marie-Christine Breuil et Virginie Novak de l’INRA de Dijon et également Claudie Josse pour les analyses au microscope électronique à balayage.

Je remercie également l’ensemble des thésards et ex-thésards de l’UFR Sciences Terre, et plus particulièrement ceux du troisième étage : Léo, Christian, Florent, Florence, Nadège, Francis, Simplice, Nathalie, Olivier et Stéphan. Je n’oublie pas non plus Angeline, thésarde en écologie, et Sophie qui effectue sa thèse de l’autre côté du boulevard. A tous, je leur souhaite bon courage et bonne chance pour la suite.

Je remercie également Alain Godon, l’auteur des planches photos présentées dans cette thèse, Alain Festau qui a su récupérer mon chapitre 3, sans oublier Alain Gueldry, encore un râleur, Evelyne Debierre et Marie-Françoise Crouset, qui sont toujours là quand on a besoin de parler et bien sûr le dernier arrivé, Magnus Simonsson le suédois.

J’en profite également pour remercier le personnel de l’Ademe, Eliane Jallot, Valérie Pineau, Béatrice Freuchet et Maria Lamarche, que je ne connais que par la voix, mais qui ont su rendre ces trois ans agréables.

Je remercie également le club de triathlon de Dijon qui m’a permis de me défouler après quelques journées particulièrement difficiles.

Je voudrais également remercier toutes les personnes qui m’ont entourée au cours de ces trois années : mes parents et mes beaux-parents, mes amis, ainsi que la nounou de Tinaël, Dominique, et les co-nounous : Michel, Cécile et Benjamin.

Enfin, je réserve une mention particulière à Dom et Tinaël. Je profite de ces quelques lignes pour vous remercier de votre patience et de votre tolérance, pendant ces trois années, et plus particulièrement pendant ce dernier mois. Je remercie également le futur membre de la famille qui m’a donnée des ailes pour terminer cette thèse. Sans vous, je n’en serai probablement pas là aujourd’hui. Mais ça, vous le savez déjà…

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SOMMAIRE

RESUME - ABSTRACT ... 7

INTRODUCTION ... 8

CHAPITRE 1 – BIBLIOGRAPHIE ... 11

Partie 1 : Notion de qualité du sol ... 11

1 Définition... 11

2 Les indicateurs de la qualité du sol ... 11

2.1 Indicateurs physiques et chimiques ... 11

2.2 Indicateurs pédologiques ... 12

3 Indicateurs chimiques de la qualité de la matière organique... 14

3.1 Les fractionnements chimiques ... 17

3.2 Les fractionnements physiques... 18

3.3 Les traceurs isotopiques ... 20

4 Indicateurs biologiques de la qualité des sols... 21

4.1 Le rapport C/N... 22

4.2 La biomasse microbienne ... 22

4.3 Les activités enzymatiques ... 23

4.4 Le carbone et l’azote minéralisables ... 24

Partie 2 : Les boues de station d'épuration en agriculture... 25

1 Introduction... 25

2 Les différents types de boues ... 25

3 Composition des boues de station d'épuration ... 27

3.1 Les éléments fertilisants ... 27

3.2 Les contaminants chimiques et biologiques ... 27

4 Les boues dans les sols ... 29

4.1 Effets de la matière organique et des éléments fertilisants... 29

4.2 Effets des contaminants chimiques et biologiques dans les sols ... 31

Partie 3 : Les éléments traces métalliques dans les sols ... 35

1 Localisation des éléments traces métalliques dans le sol ... 35

1.1 Fixation par les carbonates ... 35

1.2 Fixation par la matière organique... 35

1.3 Fixation par les minéraux argileux ... 37

1.4 Fixation par les oxydes et les oxy-hydroxydes... 40

1.5 Fixation par les phosphates ... 41

1.6 Fixation par les sulfates et les sulfures ... 41

2 Transfert des éléments traces métalliques dans le sol ... 42

2.1 Notion de toxicité ... 42

2.2 Notion de mobilité ... 42

2.3 Notion de biodisponibilité ... 44

(5)

3 Méthodes d’études des éléments traces métalliques ... 46

3.1 Méthodes chimiques ... 46

3.2 Méthodes physiques ... 47

Conclusion ... 49

CHAPITRE 2 – METHODOLOGIE ... 51

Partie 1 : Matériel et méthodes ... 51

1 Site d’étude : essai d’Ambarès... 51

2 Démarche méthodologique ... 55

2.1 Teneurs totales en éléments traces métalliques ... 55

2.2 Carbone, azote et δ13 C ... 56

2.3 Fractionnement granulométrique... 56

2.4 Observation au microscope électronique à balayage... 57

2.5 La matière organique labile ... 58

2.6 Fractionnement chimique ... 59

3 Contrôle de la qualité analytique... 61

3.1 Répétabilité de l’attaque acide en vue de la détermination des teneurs totales en ETM... 61

3.2 Répétabilité du fractionnement granulométrique ... 62

3.3 Répétabilité de l’extraction séquentielle... 63

4 Erreurs sur les stocks... 64

4.1 Erreurs sur les calculs de stocks en ETM dans le sol total ... 64

4.2 Erreurs sur les calculs de stocks en ETM dans les fractions chimiques... 64

Partie 2 : Comparison of three sequential extraction procedures to study the partitionning of trace metals in sludge amended soil... 66

1 Introduction... 67

2 Brief review of reagents used in sequential extraction procedures ... 68

2.1 Exchangeable fraction ... 68

2.2 Acid-soluble fraction ... 68

2.3 Fe and Mn oxide fraction... 69

2.4 Organic matter fraction... 69

2.5 Residual fraction... 69

3 Materials and methods ... 70

4 Results and discussion... 71

4.1 Repeatability and metal recovery ... 71

4.2 Comparison of speciation of each element in the three procedures ... 72

5 Conclusion... 74

6 References ... 74

CHAPITRE 3 – LA MATIERE ORGANIQUE DU SOL ... 84

Partie 1 : La matière organique totale... 84

1 Variations de la matière organique dans le sol total ... 84

1.1 La parcelle Témoin... 84

(6)

1.1.2 Variations du carbone organique ... 86

1.1.3 Variations de l’azote organique... 86

1.1.4 Variations du rapport C/N ... 86

1.1.5 Abondance naturelle en carbone-13... 87

1.1.6 Discussion ... 88

1.2 Les parcelles amendées ... 91

1.2.1 Etude micro-morphologique ... 91

1.2.2 Composition en carbone et en azote des apports de maïs et des amendements ... 94

1.2.3 Variations du carbone organique total... 94

1.2.4 Variations du rapport C/N ... 95

1.2.5 Variations du 13 C... 96

1.2.6 Discussion ... 100

2 Variations de la matière organique dans les fractions granulométriques ...104

2.1 La parcelle Témoin... 104

2.1.1 Distribution pondérale des fractions ... 104

2.1.2 Variations du carbone total dans les fractions ... 104

2.1.3 Variations du rapport C/N dans les fractions... 105

2.1.4 Variations du 13 C dans les fractions ... 106

2.1.5 Discussion ... 108

2.2 Les parcelles amendées ... 111

2.2.1 Distribution granulométrique des apports... 111

2.2.2 Distribution granulométrique des sols amendés... 112

2.2.3 Micro-morphologie des fractions granulométriques de la parcelle Boues 100 ... 112

2.2.4 Variations du carbone total dans les fractions granulométriques des sols ... 114

2.2.5 Variations du rapport C/N dans les fractions granulométriques ... 115

2.2.6 Variations du 13 C dans les fractions granulométriques des sols ... 116

2.2.7 Discussion ... 120

Partie 2 : La matière organique labile ... 124

1 Quantité de matière organique labile extraite ...124

2 Caractérisation de la matière organique labile...124

2.1 Absorption dans l’u.v.-visible ... 124

2.2 Teneurs en éléments traces métalliques dans les extraits ... 126

3 Biodégradabilité de la matère organique labile...127

4 Discussion ...129

Conclusion du chapitre ... 132

1 Effets de la mise en culture ...132

2 Effets de l’épandage de déchets organiques...133

3 Vers un modèle de transformation des matières organiques résiduelles...134

CHAPITRE 4 – LES ELEMENTS TRACES METALLIQUES ... 136

1 Les éléments traces métalliques dans le sol total...136

1.1 Teneurs dans les apports organiques ... 136

1.2 Variations des stocks d’éléments traces métalliques dans l’horizon 0-25 cm... 138

1.3 Discussion... 144

2 Les éléments traces métalliques dans les fractions granulométriques ...150

2.1 Les éléments traces métalliques dans les apports... 150

2.2 Les éléments traces métalliques dans les parcelles ... 151

(7)

3 Les éléments traces métalliques dans les fractions chimiques ...167

3.1 Distribution des éléments traces métalliques dans les apports ... 168

3.2 Distribution des éléments traces métalliques dans les parcelles ... 169

Conclusion du chapitre ... 183

DISCUSSION GENERALE... 186

1 De 1974 à 1993 : la période d’épandage ...186

1.1 Le carbone organique ... 186

1.2 Les éléments traces métalliques ... 187

2 A partir de 1993 : arrêt des apports de boue et de fumier ...188

2.1 Le carbone organique ... 188

2.2 Les éléments traces métalliques ... 188

CONCLUSION ET PERSPECTIVES ... 190

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Résumé

L’objectif de ce travail était d’étudier les effets à long terme des amendements organiques (boues et fumier) sur l’évolution des ETM et de la matière organique dans un cas extrême (ou « worst case »), d’une part par le type de sol (sableux acide), et d’autre part par les quantités excessives de déchets organiques et donc d’ETM apportés. Cette étude a été effectuée sur le sol sableux acide du dispositif expérimental d’Ambarès (Gironde) mis en place en 1974 par l’INRA de Bordeaux. Pendant 20 ans, ce sol, cultivé en maïs, a reçu différents amendements organiques (fumier 10 t ha-1 an-1, boues 10 t ha-1 an-1 et boues 100 t ha-1 2ans-1), qui ont cessé en 1993.

Cette étude a montré qu’il existait deux périodes critiques quant au devenir des ETM apportés par les amendements : la période d’épandage, en raison des conditions physico-chimiques nouvelles auxquelles ces apports sont exposés dans le sol, et l’arrêt de l’épandage qui entraîne de nouveau une déstabilisation du milieu sol. L’épandage de déchets organiques entraîne l’accumulation d’ETM dans l’horizon de surface (0-25 cm). Cependant, les stocks observés apparaissent très inférieurs aux stocks théoriques attendus. L’épandage de fumier montre des pertes principalement en Cu (23 %) et en Fe (32 %). La parcelle Boues 10 enregistre des pertes modérées (15 %) contrairement à la parcelle Boues 100 dont les défauts de bilan varient de 20 % pour le Mn à 40 % pour le Cd et le Zn. Cette période est également marquée par la formation de macro-agrégats, en particulier en présence de boues. Il est apparu que ces macro-agrégats exerçaient non seulement un rôle protecteur de la matière organique d’origine maïsicole contre la biodégradation, mais étaient aussi responsables de l’accumulation des ETM dans la fraction granulométrique SG (200-2000 µm). L’arrêt des apports en 1993 est marqué par une baisse rapide des stocks de carbone organique ainsi qu’une dégradation des macro-agrégats en micro-agrégats, s’accompagnant d’une redistribution de la plupart des ETM de la fraction SG vers la fraction LA (0-50 µm). La parcelle Fumier enregistre une forte diminution des stocks de Pb (42 %) et de Cd (33 %), alors que les parcelles ayant reçu des boues enregistrent une forte diminution (50 %) des stocks de Cu et de Pb, suggérant leur exportation sous forme de complexes organo-métalliques.

Abstract

The distribution of trace metal elements (ETM) in soils depends on physico-chemical characteristics of the soil (pH, redox potential, …) and does not remain fixed during time. The objective of this work was to study the long-term effects of the organic waste applications (sewage sludge and manure) on the evolution of the ETM and the organic matter in a cultivated soil. This study was made on the acid sandy soil of the experimental site of Ambarès (Gironde) set up in 1974 by the INRA of Bordeaux. During 20 years, this soil, cultivated in maize, received various organic applications (manure 10 t ha-1 year-1, sludges 10 t ha-1 year-1 and sludges 100 t ha-1 2years-1), which stopped in 1993.

This study showed that it existed two critical periods as for the fate of the ETM brought by the organic wastes: the period of applications, because of the new physico-chemical conditions to which these contributions are exposed in the soil, and the stop of the applications which caused again a destabilization of the soil. However, the observed stocks seem very lower than the expected theoretical stocks. The application of manure shows losses mainly in Cu and in Fe, of the order of 50 %. The Sludge 10 plot records moderate losses (< 25 %) contrary to the Sludge 100 plot which shows losses of 23 % for Cu and 63 % for Cd and Zn. This period is also marked by the forming of macro-aggregates in the sludge-amended plots. It seemed that these macro-aggregates had not only a protector role of the organic matter of origin maïsicole against the biodegradation, but was also responsible for the accumulation of the ETM in the grain-size fraction SG (200-2000 µm). The stop of the applications in 1993 is marked by a fast decline of the stocks of organic carbon as well as a degradation of the macro-aggregates in micro-aggregates, coming along with a redistribution of most of the ETM of the fraction SG towards the fraction LA (0-50 µm). The stocks of ETM remain constant on the manure plot after the stop of the applications, contrary to the sludge-amended plots which show a strong decrease (50 %) of stocks of Cu and Pb, suggesting their export in the form of organo-metal complexes. Losses of the order of 15 % are observed in the case of Cd and Zn.

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I n t r o d u c t i o n

INTRODUCTION

L’épuration des eaux usées urbaines produit chaque année en France près de 9 millions de tonnes brutes de boues résiduaires dont l’élimination pose des problèmes économiques et écologiques. Il existe actuellement trois voies possibles pour l’élimination de ces déchets organiques : la mise en décharge, l’incinération et l’épandage sur les sols agricoles. Cependant, la loi n°92-646 du 13 juillet 1992 (annexe 1) interdit à partir du 1er juillet 2002 la mise en décharge de déchets valorisables et réserve cette issue aux déchets dits « ultimes ». Cette disposition écarte donc des décharges l’élimination de certains déchets organiques tels que la fraction organique des ordures ménagères, les déchets d’espaces vert et ceux issus des eaux usées (boues résiduaires et graisses). Deux alternatives s’offriront alors aux collectivités : l’incinération suivie d’une valorisation ou d’un stockage de ces sous-produits et l’épandage agricole.

Prévenir la pollution des sols est un enjeu d’importance pour l’homme et l’environnement. Les sols sont une ressource naturelle fondamentale en tant que support de la majorité des activités humaines. Leur gestion rentre dans le cadre du développement durable, c’est-à-dire d’actions allant dans le sens d’un équilibre entre l’utilisation des sols (intérêts socio-économiques à court terme) et la qualité des sols (intérêts socio-socio-économiques à long terme) (Jauzein, 1998). Ainsi en France, toute valorisation agronomique d’un déchet ou d’un produit dérivé doit répondre aux conditions fixées par le décret n°97-1133 du 8 décembre 1997 (annexe 2). Par ailleurs, l’arrêté du 8 janvier 1998 fixe les prescriptions techniques auxquelles doivent satisfaire les opérations d’épandages de boues issues du traitement des eaux usées, sur les sols agricoles, en application du décret n°97-1133 (annexe 3). Cet arrêté précise notamment :

Ø Les conditions générales d’épandage des boues : caractéristiques des boues, identification des contraintes liées au milieu naturel ou aux activités humaines, caractéristiques des sols et des systèmes de culture, programme prévisionnel d’épandage des boues, …

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Ø La qualité des boues et les précautions d’usage : teneurs en traces métalliques dans les boues et dans le sol, flux cumulé en ces traces sur une période de 10 ans, pH du sol. Ø Les modalités de surveillance : analyse des boues et des sols.

Bien que la concentration totale en éléments traces métalliques (ETM) donne quelques indications sur le niveau de contamination du sol, plusieurs auteurs s’accordent à dire que cette valeur n’est pas un critère suffisant pour rendre compte de leur toxicité potentielle (Morel, 1997 ; Ramos et al., 1994). En effet dans le sol, les ETM sont répartis entre la phase hydrosoluble et les différents constituants de la phase solide (matières organiques, oxydes, carbonates, …). Cette distribution dépend des caractéristiques physico-chimiques du sol (pH, potentiel redox, …) et ne demeure pas figée au cours du temps. Les éléments peuvent en effet passer d’une phase à l’autre sous l’influence de facteurs externes (température, hydratation, aération du sol, …) qui affectent par conséquent leur mobilité et leur biodisponibilité. On parle alors couramment de changement de spéciation des éléments pour désigner ces modifications de leur environnement chimique.

L’examen de la littérature montre que les travaux destinés à évaluer la biodisponibilité des ETM en fonction des quantités de boues épandues et du temps écoulé depuis le dernier apport sont en nombre limité et conduisent parfois à des résultats divergents. En effet, dans les années qui suivent le dernier épandage, une majorité d'auteurs observent une diminution de la biodisponibilité (Chassin et Juste, 1997 ; Hinesly et al., 1979 ; Juste, 1995 ; Larsen, 1983) sous l'influence de processus physico-chimiques et probablement biologiques : ce phénomène est connu sous le terme de rétrogradation. Cependant, certains auteurs suggèrent que la minéralisation continue de la fraction organique des boues au cours du temps peut conduire à la libération progressive des ETM (Juste et Mench, 1992 ; Planquart et al., 1999). En effet, sur différents dispositifs expérimentaux de longue durée, la comparaison des quantités d’éléments retrouvées dans la totalité du profil avec celles apportées par les boues fait apparaître des défauts de bilan compris entre 20 et 70 % (Gomez et al., 1992 ; Hinesly et al ., 1979 ; Juste, 1995 ; McGrath et Lane, 1989).

Le temps de séjour des boues dans le sol est un facteur qui pèse lourdement sur la biodisponibilité des ETM apportés lors des épandages agricoles. Afin de préserver le sol et l’environnement, il apparaît donc nécessaire de connaître le devenir à long terme de ces ETM. Deux hypothèses sont envisagées (Chang et al., 1997) :

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Ø Soit, au fur et à mesure de son évolution biologique et chimique, la matière organique (MO) formera avec les ETM des complexes organo-métalliques de plus en plus stables et pratiquement non biodégradables, qui immobiliseront de façon durable les métaux : c’est l’hypothèse dite du « plateau ».

Ø Soit la minéralisation de la MO qui complexe les métaux conduira à terme à une solubilisation des ETM : c’est l’hypothèse dite de la « bombe à retardement ».

Afin de valider l’une ou l’autre de ces hypothèses, nous nous sommes fixés différents objectifs :

Ø Etudier l’évolution des teneurs totales en ETM dans le sol, pendant les apports et également au cours des années qui suivent l’arrêt des apports.

Ø Etudier l’influence du facteur temps sur la distribution des ETM dans les différents compartiments du sol.

Ø Etudier l’influence du type et des quantités de matières organiques apportées sur la rétention ou le transfert des ETM, au cours du temps.

Pour atteindre ces objectifs, cette étude est appuyée sur un dispositif de terrain et sur un ensemble méthodologique comprenant notamment le fractionnement physique et le fractionnement chimique des horizons de surface du sol.

Ce mémoire s’articule autour de 5 chapitres. Le chapitre 1 est divisé en trois parties dans lesquelles sont successivement abordés les thèmes suivants : la qualité des sols, l’utilisation des boues en agriculture et les ETM dans les sols. Le chapitre 2 est consacré aux choix des méthodes. Les chapitres 3 et 4 concernent respectivement l’évolution dans le temps de la MO et celle des ETM. Une discussion générale à partir de l’ensemble des résultats obtenus est ensuite effectuée, à la lumière des données bibliographiques. Enfin la conclusion rassemble les résultats marquants de ce travail et les propositions de recherche souhaitées pour conforter et poursuivre ces travaux.

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C h a p i t r e 1 - B i b l i o g r a p h i e

BIBLIOGRAPHIE

Partie 1 : Notion de qualité du sol

1 Définition

La qualité d’un sol dépend de ses qualités intrinsèques qui sont fonction des facteurs ayant concouru à sa formation (climat, activité biologique, relief, matériau parental, …), des changements subis par le sol sous l'influence des activités humaines (agriculture, foresterie, aménagements, …). Elle est définie par son aptitude à remplir certaines fonctions vis-à-vis de la production ou de l'environnement et à favoriser la santé des plantes et des animaux dans un écosystème donné (Chaussod, 1996 ; Doran et Zeiss, 2000 ; Herrick, 2000 ; Knoepp et al., 2000 ; Warkentin, 1995). Le terme de santé du sol est parfois préféré par certains auteurs à celui de qualité du sol car il présente le sol comme un système dynamique, dont les fonctions sont remplies par les micro-organismes vivants (Doran et Zeiss, 2000 ; Warkentin, 1995).

2 Les indicateurs de la qualité du sol

2.1 Indicateurs physiques et chimiques

La qualité d’un sol dont l’utilisation ou la fonction est simple et spécifique, peut être établie en maintenant ou en améliorant cette fonction. Ainsi, l'évaluation de la qualité d’un sol cultivé a longtemps reposé sur l'observation de certaines caractéristiques physiques et chimiques qui interviennent dans les processus d’intérêt agronomique. Parmi ces caractéristiques, on peut citer l’état et la mobilité de la réserve minérale, la minéralisation des matières organiques nutritives (principalement celles contenant de l’azote et du phosphore) et la stabilité de la structure du sol (Reeves, 1997).

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2.2 Indicateurs pédologiques

A la notion de « qualité agronomique » s’est ajoutée la notion de « qualité

environnementale » dont les critères d’appréciation reposent sur l’observation du niveau de

certains indicateurs pédologiques (ETM, composés organiques, matière organique, activité biologique, …) après une contamination suite à l’introduction d’éléments nuisibles, chimiques ou biologiques (Chaussod et al., 1997). Afin de suivre cette qualité environnementale, le concept d’un jeu de données minimum (« minimum data set, MDS ») a été défini à partir d’indicateurs sensibles à la gestion d’un sol et faciles à déterminer (Larson et Pierce, 1991). Ce jeu de données minimum comprenait des indicateurs physiques et chimiques tels que la structure du sol, la capacité de rétention en eau, le carbone organique total, le carbone organique labile, les réserves azotées, le pH …

2.2.1 Indicateurs biologiques

L’état sanitaire du sol est également apparu comme un critère indirect mais nécessaire à l’évaluation de la qualité environnementale. Un sol peut être plus ou moins affecté par la présence d’organismes vivants néfastes à la production végétale, tels que des adventices, des ravageurs ou des germes pathogènes (Chaussod, 1996). Ainsi un sol sain, autorisant une production satisfaisante d’un point de vue quantitatif et qualitatif, pourra être considéré comme de meilleure qualité biologique qu’un sol infesté.

Bien que les caractéristiques biologiques des sols soient plus difficiles à estimer que les caractéristiques physiques et chimiques, l’état de la composante biologique du sol et de son activité est donc apparu comme l’un des indicateurs spécifiques de la qualité environnementale (Chaussod et al., 1997 ; Jordan et al., 1995 ; Kelly et Tate III, 1998 ; Reeves, 1997 ; Romig et al., 1995 ; Warkentin, 1995). En effet, un bon indicateur doit pouvoir rendre compte d’évolutions présentant potentiellement un impact sur le fonctionnement du sol. Il doit également être suffisamment sensible pour déceler rapidement des déséquilibres, avant que cela n’entraîne des effets irréversibles. Cependant, il doit être assez robuste pour ne pas être affecté par des variations naturelles à court terme (variations saisonnières liées au climat ou à la végétation), ou bien il doit permettre de distinguer les fluctuations à court terme de l’évolution à long terme (Chaussod, 1996 ; Giller et al., 1998). Ainsi depuis 1994, des paramètres biologiques ont été ajoutés aux indicateurs physiques et

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chimiques (Doran et Parkin, 1994). Les indicateurs biologiques les plus souvent cités incluent la minéralisation de l’azote, la biomasse microbienne, le rapport biomasse microbienne/carbone total, la respiration du sol, le rapport respiration/biomasse microbienne, la faune du sol et la vitesse de décomposition de la litière (Knoepp et al., 2000 ; Reeves, 1997 ; Warkentin, 1995).

Cependant, bien qu’il existe de nombreux indicateurs qui reflètent la capacité d’un sol à fonctionner, ces indicateurs s’avèrent insuffisants pour prédire la capacité de ce sol à continuer de fonctionner après une perturbation. En effet, cette capacité dépend de deux paramètres : la résistance du sol à la dégradation et sa résilience c’est-à-dire son potentiel à retrouver l’état initial après la perturbation (Herrick, 2000). Il est souvent difficile de séparer clairement les fonctions du sol en des composantes physiques, chimiques et biologiques, à cause de la dynamique et des interactions des processus (Schoenholtz et al., 2000). Ces interactions sont particulièrement présentes entre les indicateurs biologiques et chimiques (Doran et Parkin, 1994). En effet, de nombreuses propriétés chimiques du sol influencent directement les processus microbiologiques, qui, avec les processus physico-chimiques, déterminent sa capacité à fournir des nutriments.

2.2.2 Matière organique

Les stocks de carbone présents dans le sol à un moment donné sont le résultat d’un équilibre entre les apports et les pertes de matières organiques (MO) par respiration, érosion ou lessivage. Selon Sollin et al. (1996), la stabilisation et la déstabilisation des MO dépendent principalement de trois caractéristiques. La résistance : elle fait référence aux caractéristiques moléculaires des MO et dépend notamment de la composition élémentaire et de l’agencement moléculaire des MO qui influencent leur vitesse de dégradation ou leur transformation par les microbes et les enzymes. Les interactions : elles font référence aux modes de liaison et d’interactions (complexation, piégeage, coprécipitation, …) des MO avec les substances minérales ou avec d’autres MO qui altèrent leur vitesse de dégradation et dépendent de la présence de groupes fonctionnels. Enfin, l’accessibilité des MO par les enzymes et les microbes : elle fait référence à leur localisation au sein de la matrice minérale et dépend de la structure et de la microstructure du sol.

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14 Le carbone organique du sol est l’indicateur le plus souvent utilisé dans les études à long terme (Levi-Minzi et al., 1984 ; Linères et al., 1985 ; Plenet et al., 1993 ; Sommerfeldt et al., 1988 ; Stadelmann et Furrer, 1984) et est préconisé dans l’étude de la qualité des sols à cause de son impact sur les autres indicateurs physiques, chimiques et biologiques (Reeves, 1997). En effet, dès le premier siècle avant J.C., Pline l’Ancien signalait dans son « histoire naturelle », l’absence systématique de végétation sous le couvert des noyers. Il faut attendre 1937 pour que Molish (1937) démontre l’effet négatif de l’éthylène dégagé par les pommes sur la croissance de différents organismes végétaux et propose d’utiliser le terme « allélopathie ». En 1984, Rice élargit cette définition à « tout effet direct ou indirect, négatif ou positif, d’une plante (y compris les micro-organismes) sur une autre à travers la production de composés chimiques libérés dans l’environnement ». Les effets positifs de la MO ont également été démontrés dans la plupart des fonctions des sols en servant notamment de source de carbone et d’énergie aux processus microbiens. La respiration, le stockage de nutriments et le turnover sont des indicateurs biologiques qui dépendent directement du carbone organique du sol. Par ailleurs, les effets positifs de la MO du sol sur la structure et les autres propriétés physiques des sols ont déjà été démontrés (Knoepp et al., 2000 ; Tisdall et Oades, 1982).

De par ses multiples fonctions et compositions, la MO du sol est donc appelée à représenter un facteur essentiel dans l'évaluation de la qualité des sols (Knoepp et al., 2000 ; Larson et Pierce, 1991 ; Warkentin, 1995).

3 Indicateurs chimiques de la qualité de la matière organique

L'évaluation de la qualité de la MO repose essentiellement sur son taux de renouvellement et conduit généralement à isoler deux compartiments : une fraction "active" (10-30 %) facilement décomposable et une fraction "stable" plus résistante à la décomposition (Gregorich et al., 1995).

La fraction organique active est alimentée en permanence par les résidus végétaux et microbiens et possède un taux de renouvellement rapide (Hassink, 1995b ; Jenkinson et Rayner, 1977). Les constituants de cette fraction sont des biomolécules (Figure 1) de caractéristiques physiques et chimiques connues, telles que les sucres, les protéines et peptides, les acides gras, les cires, les alcanes et les acides organiques de faible poids

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moléculaire (Schnitzer, 1982 ; Stevenson, 1986). Cette fraction constitue un compartiment sensible aux changements précoces liés aux pratiques de gestion des sols (Ellert et Gregorich, 1995 ; Gregorich et al., 1994 ; Hassink, 1995b), alors que la fraction organique stable réagit beaucoup plus lentement à ces pratiques et à leurs changements. On constate en effet que lorsqu’on incorpore de la MO fraîche dans un sol, 60 à 70 % de sa masse disparaissent au cours des deux premières années, tandis que les composés humifiés restants, beaucoup plus stables, se minéralisent lentement, au rythme de 1,5 à 2 % par an (Duchaufour, 1970). Le suivi de la fraction organique active fait appel à divers indicateurs fondés sur certaines propriétés des fractions actives de la MO : propriétés physiques (fractions légères, fractions grossières), chimiques (sucres, carbone soluble) et biologiques (biomasse microbienne, carbone et azote minéralisables et activité enzymatique).

La fraction organique stable représente un compartiment constitué de MO physiquement protégées ou chimiquement résistantes et possède par conséquent un temps de renouvellement beaucoup plus long (Jenkinson et Rayner, 1977). Elle est constituée de composés polycondensés, amorphes, colorés, hydrophiles, acides, plus ou moins aromatiques et de haut poids moléculaire (Duchaufour, 1970 ; Stevenson, 1986). Ce compartiment stable est alimenté par la décomposition, l'humification ou l'évolution des MO de la fraction active (Figure 1). Les MO humifiées alcalino-solubles (acides humiques, acides fulviques) ou carbonisées et insolubles (humines résiduelles) représentent généralement la plus grande partie des matières organiques de la fraction stable (Feller, 1997). Selon Schnitzer (1978), 65 à 75 % de la MO totale sont constitués d’acides humiques, d’acides fulviques et d’humine, de structure en partie hypothétique (Figure 1). Le suivi de l'évolution de la fraction stable fait appel à leur séparation préalable au moyen de méthodes fondées sur leurs différences de propriétés physiques (fractions denses, fractions fines) et chimiques (composés humifiés, lignines).

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3.1 Les fractionnements chimiques

3.1.1 Le carbone organique hydrosoluble

Le carbone soluble à l’eau provient des débris végétaux de surface ou du sol, des matières organiques endogènes, des exsudats racinaires et des métabolites microbiens. Ces molécules organiques (monosaccharides, acides aminés, dérivés de la lignine, lipides et acides fulviques) sont naturellement solubles ou bien sont solubilisées au cours des processus chimiques et biologiques qui interviennent dans les sols (Mignot-Delprat, 1997). La décomposition et la solubilisation des MO dépendent de leur composition chimique, de la nature des micro-organismes présents et des conditions environnementales qui régulent l’activité biologique. Par conséquent, toute modification des conditions environnementales du sol (changement d’occupation ou de pratiques de gestion) ou de la quantité et de la qualité des apports de MO est susceptible d’avoir un impact sur la production de carbone organique soluble (Jolivet, 2000). Ainsi, Delprat et al. (1997) ont montré que la mise en culture de sols forestiers des Landes de Gascogne conduisait dans un premier temps à l’augmentation du carbone organique soluble, d’origine forestière principalement. Ces mêmes auteurs observent qu’après stabilisation de la MO d’origine forestière, se produit une diminution des quantités de carbone soluble, d’origine maïsicole essentiellement. Le carbone organique hydrosoluble apparaît donc, à travers cet exemple, comme un indicateur sensible de l’évolution de la qualité des sols.

3.1.2 Les substances humiques

Les méthodes classiques de fractionnement chimique des MO permettent de séparer trois fractions majeures, selon des critères de solubilité dans une solution acide ou alcaline : les acides humiques (AH), les acides fulviques (AF) et les humines. Ces trois fractions diffèrent par leurs poids moléculaires, leurs teneurs en groupements fonctionnels et leurs taux de renouvellement. Les AH, très aromatiques et très condensés, sont considérés comme des composés très stables dans les sols (Jenkinson et Rayner, 1977). Ils présentent des temps de renouvellement très élevés, estimés à plusieurs millénaires. Les AF se distinguent par leur teneur supérieure en groupements fonctionnels acides –COOH et –OH (Schnitzer et Preston, 1986) et possèdent des temps de renouvellement moindres, de plusieurs centaines d’années (Collins et al., 1997). Les humines, qui constituent la partie non extractible, forment un

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18 ensemble très hétérogène dans lequel deux groupes d'humines peuvent être distingués, les humines d'insolubilisation, de stabilité similaire à celle des acides humiques et des humines microbiennes ou végétales, très peu humifiées et à taux de renouvellement rapide en raison de leur caractère biomoléculaire (Jocteur Monrozier et Duchaufour, 1986).

La distribution des MO entre les différentes fractions, AF, AH et humines, reflète pour un sol donné, leurs propriétés générales et constitue par conséquent un critère de diagnostic du sol (Barriuso, 1985 ; Barriuso et al., 1985). On utilise généralement le rapport AF/AH qui varie inversement au degré de polymérisation. En climat tempéré, les rapports AF/AH des horizons A1 en milieu non calcaire, varient peu, et oscillent entre 1 et 1,5 (Andreux et al., 1984 ; Duchaufour, 1970).

3.2 Les fractionnements physiques

Bien qu’ayant été et étant toujours largement utilisées pour étudier la structure chimique et la composition de la MO du sol, les méthodes chimiques ne semblent pas très performantes pour identifier de manière spécifique les compartiments organiques ayant une signification fonctionnelle dans le renouvellement du carbone (Andreux et Correa, 1981 ; Feller, 1997), ni la nature des composés organiques ayant un rôle dans la dynamique des métaux dans le sol. Aussi, à partir des années 70, certains auteurs ont développé des approches faisant appel au fractionnement physique de la MO (Andreux et al., 1980 ; Bruckert, 1979 ; Feller, 1979). Ces techniques permettent de mettre en relation les structures et les fonctions des MO du sol (Christensen, 1992 ; Hassink, 1995b). Le fractionnement physique a souvent été employé pour étudier la nature et la répartition de la MO du sol. Il consiste en une séparation selon la taille (fractionnement granulométrique) ou selon la densité (fractionnement densimétrique).

3.2.1 Le fractionnement granulométrique

Le fractionnement vise à séparer en classes granulométriques (identiques à celles de l’analyse texturale), les différents produits ou phases de l’humification. Le tri granulométrique généralement adopté est 2000-200 µm, 200-50 µm, 50-20 µm, 20-2 µm et 0-2 µm. De tels fractionnements granulométriques permettent la séparation de trois types de fractions organiques ou organo-minérales (Andreux et al., 1980 ; Andreux et Correa, 1981 ; Feller et

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Ø des fractions végétales figurées : débris végétaux à divers degrés de décomposition, de taille > 50 µm, associés aux sables, et à rapport C/N généralement supérieur à 15. Ø Un complexe organo-limoneux : mélange de débris végétaux et fongiques, de limons

et de micro-agrégats organo-minéraux, de taille 2-50 µm, à rapport C/N compris entre 11 et 15.

Ø Une fraction organo-argileuse (0-2 µm) à matières organiques très peu

reconnaissables, intimement associées aux colloïdes minéraux et à rapport C/N compris entre 7 et 10.

3.2.2 Le fractionnement densimétrique

Le fractionnement densimétrique repose sur le fait qu’au cours du processus d’humification, une partie de la MO s’associe avec des particules minérales pour former des composés de densité plus élevée. Par conséquent, la MO du sol peut être divisée à l’aide d’une liqueur de densité comprise entre 1,6 et 2 en deux fractions (Bruckert, 1994 ; Monnier, 1965) : une fraction légère, constituée de débris végétaux partiellement décomposés et une fraction dense, où la MO est adsorbée à la surface des agrégats ou séquestrée à l’intérieur (Strickland et Sollin, 1987 ; Turchenek et Oades, 1979). La fraction légère, séparée par flottation, est, par rapport à la fraction dense, enrichie en carbone en en azote dont les proportions peuvent atteindre respectivement 50 et 40 % (Christensen, 1992).

L’utilisation de ces techniques physiques a permis de montrer que la nature, les propriétés et la vitesse de renouvellement des matières organiques des fractions organo-minérales dépendent en grande partie de la taille ou de la densité des fractions. Les MO des fractions grossières ou légères, peu évoluées, se renouvellent rapidement dans les sols, alors que celles qui sont contenues dans les fractions fines ou denses, plus humifiées, possèdent généralement les taux de renouvellement les plus lents (Collins et al., 1997 ; Hassink, 1995b ; Reeves, 1997).

Contrairement au fractionnement densimétrique qui utilise des liqueurs parfois agressives, le fractionnement granulométrique s’avère chimiquement non destructif et permet par conséquent le dosage des métaux dans les différentes fractions isolées. De telles techniques ont en effet déjà été appliquées sur des sols amendés par des boues de station d’épuration ou

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20 des produits phytosanitaires, afin de déterminer la distribution des métaux et d’en préciser les modes de liaison avec la matrice solide (Ducaroir et Lamy, 1995 ; Essington et Mattigod, 1990 ; Flores-Vélez et al., 1996).

3.3 Les traceurs isotopiques

L’utilisation des techniques isotopiques (13C, 14C) permet d’étudier le renouvellement du carbone organique in situ, grâce au traçage naturel de l’origine des matières organiques. La datation par le 14C des matières organiques du sol permet de mesurer l’activité 14C résiduelle de multiples sources carbonées hétérochrones, l’âge obtenu correspondant au temps de résidence moyen des matières organiques du sol (Guillet, 1994). En effet, la MO des sols est formée d’un ensemble de fractions plus ou moins humifiées et plus ou moins biodégradables. Ainsi, les fractions qui se minéralisent et se renouvellent rapidement apparaissent jeunes, tandis que d’autres, difficilement dégradables, demeurent et vieillissent sur place.

L’utilisation des isotopes stables 13C et 12C est une approche différente de la précédente dans la mesure où elle permet, dans certaines conditions, de préciser la nature de la végétation dont sont issues les substances humiques. En effet, la photosynthèse de la plupart des plantes s’effectue selon deux grands cycles principaux (en C3 ou en C4), avec pour certaines plantes (Crassulacées) un cycle intermédiaire, dit de type CAM (Smith et Epstein, 1971). Par rapport au CO2 atmosphérique (δ13C = -7 ‰), source de leur carbone, les plantes dont le cycle est en C3 (cycle de Calvin) sont plus appauvries en isotopes 13C que les plantes dont le cycle est en C4 (cycle de Hatch et Slack). La minéralisation des MO et les processus d’humification n’introduisent que de faibles variations de l’abondance naturelle en 13C. La MO du sol présente une composition isotopique comparable à celle de la végétation à l’équilibre (Collins

et al., 1997; Mariotti, 1991). Dans les sols développés sous végétation naturelle, la signature

isotopique de la MO du sol est très proche de celle de la végétation. En revanche, dans les sols cultivés, la signature isotopique de la MO du sol a pour origine celle de la végétation originelle et celle de la culture (Figure 2). Lorsque le δ13C de la végétation originelle et celui de la culture introduite sont suffisamment différents (idéalement, une végétation C3 suivant une végétation C4, ou l’inverse), la mesure du δ13C du sol constitue un traceur de l’origine des matières organiques incorporées au sol (Balesdent et al., 1987 ; Andreux et al., 1990 ; Balesdent et Mariotti, 1996). Par conséquent, si l’on connaît avec précision les dates des

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changements de culture ou de végétation, on dispose d’un moyen d’évaluation du turnover global de la MO du sol ou de chacune de ses fractions chimiques ou granulométriques (Balesdent et al., 1987 ; Bernoux et al., 1998 ; Cerri et al., 1985).

Figure 2 : Exemple de variation de l’abondance naturelle en 13C de la MO du sol lors d’un changement de végétation : ici, culture de maïs (plante C4) après végétation

naturelle tempérée (plante C3)

4 Indicateurs biologiques de la qualité des sols

Ces indicateurs, plus ou moins directement reliés à la MO, font référence aux différents compartiments biologiques constitués par les organismes macroscopiques (graines, lombriciens, mollusques, arthropodes, …) et microscopiques (bactéries, champignons, algues, protozoaires). Les micro-organismes du sol représentent un compartiment très actif et très dynamique, particulièrement sensible aux systèmes de gestion des sols et directement impliqué dans les processus de recyclage des éléments nutritifs et d’humification. Les différentes approches consistent à étudier la diversité des micro-organismes (Kennedy and Smith, 1995), mais surtout leur abondance (biomasse microbienne) et leur activité (respiration du sol, activités enzymatiques). Cependant, la détermination simultanée des teneurs en carbone et en azote organiques des sols permet d'obtenir l’un des indicateurs les plus classiques de la qualité biologique des MO : le rapport C/N.

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4.1 Le rapport C/N

Ce rapport fournit des informations sur les capacités du sol à stocker et à recycler les éléments nutritifs (Gregorich et al., 1994). Dans les humus forestiers, ce rapport renseigne sur leur activité biologique, c’est-à-dire sur le taux d’azote susceptible d’être minéralisé annuellement. Ainsi, il peut dépasser 25 dans les humus de type Mor où l’activité est faible, ou être inférieur à 15 dans les humus de type Mull, où l’activité biologique est plus intense (Duchaufour, 1970). De nombreux travaux ont étudié les fluctuations de ce rapport en fonction des

pratiques culturales (Demolon, 1944 ; Hassink, 1995b ; Liang et Mackenzie, 1992 ;

Sommerfeldt et al., 1988). En effet, si on incorpore des débris végétaux à rapport C/N élevé, comme la paille, les micro-organismes libèrent le carbone en excès sous forme de CO2 et organisent l’azote minéral ; l’humification est active. En revanche, l’introduction de débris végétaux à rapport C/N bas entraîne une minéralisation rapide de l’azote en excès : l’humification est faible (Duchaufour, 1970). Le fractionnement des MO du sol permet de les classer sur la base des valeurs de C/N : les matières humifiées extractibles ont en général des rapports C/N supérieurs à ceux des humines (Andreux et Correa, 1981) ; les fractions granulométriques grossières ( > 50 µm) présentent des valeurs de C/N supérieures à celles des fractions fines ( < 2 µm) avec le plus souvent un continuum plus ou moins régulier entre ces extrêmes (Andreux et al., 1980 ; Arshad et Lowe, 1966 ; Bruckert et al., 1978 ; Turchenek et Oades, 1979).

4.2 La biomasse microbienne

Les micro-organismes jouent un rôle essentiel dans les transferts entre les compartiments de la biosphère. Dans les sols, ils constituent la majeure partie des organismes vivants connus et sont les principaux agents des processus d’humification et de minéralisation. Ils participent ainsi au stockage et au recyclage d’éléments nutritifs et d’énergie (cycles biogéochimiques). La biomasse microbienne, qui fait référence à la fraction vivante et active de la MO, représente de 1 à 5 % du carbone et de 2 à 6 % de l’azote organique du sol (Anderson et Domsch, 1980 ; Webley et Jones, 1971). Elle constitue un compartiment-clé de la MO, en fonctionnant à la fois comme agent de transformation et de recyclage des MO et comme un puits (immobilisation) ou une source (minéralisation) d’éléments nutritifs.

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Le compartiment microbien ayant le taux de renouvellement le plus rapide, les effets de changement d’occupation du sol ou de différents modes de gestion sont susceptibles de s’exercer beaucoup plus vite au niveau de ce compartiment qu’au niveau du carbone total (Gregorich et al., 1994 ; Powlson et Brookes, 1987). Cependant, la mesure absolue de la biomasse microbienne à un moment donné ne permet pas toujours de détecter une amélioration ou une dégradation de la qualité des MO du sol. En revanche, la prise en compte de données supplémentaires comme la teneur en carbone, en azote ou en phosphore, le pH, et l’humidité du sol, peut permettre une interprétation de cette mesure en termes de fonctionnement biologique des sols (Anderson et Domsch, 1989 ; Chander et Brookes, 1993 ; FlieΒbach et al., 1994 ; Sparling et al., 1990).

4.3 Les activités enzymatiques

Les différentes transformations que subissent les fractions organiques du sol ne sont pas seulement le fait de micro-organismes vivants, mais aussi d’enzymes diverses qui interviennent indépendamment de ces micro-organismes. Les enzymes du sol regroupent d’une part, des enzymes extracellulaires excrétées dans le sol par les organismes qui s’y développent (protéinases ou cellulases) et d’autre part, des enzymes intracellulaires libérées lors de la mort des cellules végétales, animales ou microbiennes, à la suite de la rupture de leurs parois (Dommergues et Mangenot, 1970). Les principales enzymes étudiées dans les sols sont : saccharase, amylase, phosphomonoestérase, uréase, asparaginase et catalase. Elles peuvent être utilisées comme indicateurs de la qualité des MO car elles sont responsables de la libération de nutriments nécessaires à la croissance des plantes et des micro-organismes, des échanges gazeux entre le sol et l’atmosphère et de certaines propriétés des sols (Gregorich

et al., 1994). Cependant, les activités enzymatiques dans les sols sont fortement dépendantes

des propriétés du sol telles que le pH, l’humidité, la teneur en carbone et en azote … agissant comme inhibiteurs ou catalyseurs des réactions enzymatiques (Dommergues et Mangenot, 1970). Par conséquent, même si les activités enzymatiques sont sensibles aux effets d’un polluant, elles apparaissent peu adaptées à la comparaison de sols présentant des caractéristiques physico-chimiques différentes (Chaussod, 1996).

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4.4 Le carbone et l’azote minéralisables

Près de 75 % des matières organiques du sol se trouvent sous forme relativement stable et peu décomposable (Gregorich et al., 1995). Les 25 % restant constituent une fraction organique active, facilement décomposable ou minéralisable. Cette fraction possède un rôle essentiel dans les sols puisqu’elle participe au recyclage des éléments nutritifs et se trouve à l’interface entre les organismes hétérotrophes qui transforment ces composés organiques en composés plus simples, puis en produits inorganiques, utilisés par les organismes autotrophes, lesquels synthétisent à leur tour de nouveaux composés organiques (Ellert et Gregorich, 1995).

Des expériences d’incubation en laboratoire et les mesures de respiration ont permis de montrer que le carbone et l’azote minéralisables sont des indicateurs sensibles à la plupart des pratiques de gestion des terres agricoles, telles que les amendements, les rotations culturales ou les méthodes de travail du sol (Chaussod, 1996). Ainsi, Dumontet et al. (1984) ont montré que, l’application de différents types de boues (stabilisées, compostées, …) sur un sol pauvre en MO, entraînait un taux de minéralisation du carbone plus élevé que dans le sol témoin. La proportion de carbone ou d’azote dans la fraction minéralisable ou labile constitue par conséquent, un indicateur sensible à une modification de la qualité des matières organiques (Gregorich et al., 1994).

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Partie 2 : Les boues de station d’épuration en agriculture

1 Introduction

La gestion des sols dans le cadre d’une application spécifique ne peut pas exclure une modification future de ce sol et de son utilisation. L’évolution des systèmes de production agricole de ces dernières décennies a entraîné des modifications importantes des propriétés physiques, chimiques et biologiques des sols. Ainsi la déforestation, l’abandon des rotations culturales de longue durée, la monoculture de plantes annuelles, l’utilisation d’engins de plus en plus lourds et le travail intensif des sols ont contribué à la dégradation des sols. Cette dégradation s’est manifestée diversement selon les endroits, par l’érosion éolienne et hydrique, la salinisation, la perte de matière organique, le compactage, l’acidification, l’altération de la structure du sol et une baisse de la fertilité des sols. Le remède à ces dégradations physiques et chimiques a été l’introduction des pratiques d’amendement et de fertilisation. Ainsi, depuis plus de 30 ans, en raison de leurs teneurs élevées en éléments fertilisants et en matière organique, les déchets organiques tels que les boues de station d’épuration ont été largement utilisés afin de pallier les problèmes de dégradation des terres agricoles, et plus particulièrement la baisse de fertilité.

2 Les différents types de boues

Il existe différents types de boues dont l’appellation résulte de la combinaison de plusieurs critères (ADEME, 2000) :

Ø La nature de l’effluent : urbain, laiterie, abattoir, papeterie, …

Ø La caractéristique du traitement des eaux usées : trois types de boues sont distingués en fonction du traitement que vont subir les eaux usées.

§ Les boues physico-chimiques : les matières colloïdales contenues dans les eaux usées sont agglomérées par addition d’un réactif coagulant (sels de fer ou d’aluminium, chaux).

§ Les boues primaires : elles sont produites par simple décantation des matières en suspension présentes dans les eaux usées.

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§ Les boues biologiques : la partie surnageante résultante des boues primaires est soumise à l'action de bactéries épuratrices qui se multiplient en consommant les substances organiques solubles de l'effluent. Les colonies bactériennes, associées aux substances colloïdales également présentes dans les eaux usées, constituent les boues biologiques de décantation secondaire. Ø Le procédé de stabilisation : afin de réduire leur teneur en matières organiques

fermentescibles, les boues subissent ensuite des traitements de stabilisation de type biologique ou chimique. La stabilisation biologique se fait par voie anaérobie ou

aérobie. Le compostage constitue un procédé particulier de stabilisation biologique

aérobie. Il se réalise de préférence sur des boues déjà deshydratées. La stabilisation

chimique consiste quant à elle à bloquer l’activité biologique et donc l’activité de la

boue, par adjonction d’une quantité importante de chaux (30% de la matière sèche en moyenne).

Ø L’état physique des boues : liquide, pâteux, solide, pulvérulent, granulé.

Ø Le type de matériel de déshydratation : filtre-presse, centrifugeuse, table d’égouttage,…

L’ensemble des combinaisons possibles montre qu’il existe en théorie un grand nombre de types de boues. Toutefois, les principaux types de boues proposés au recyclage en agriculture sont les suivants :

Ø Boues liquides issues de traitements aérobies

Ø Boues pâteuses issues de traitements aérobies ou anaérobies Ø Boues chaulées, pâteuses ou solides (Photo 1)

Ø Boues compostées

Ø Boues physico-chimiques Ø Boues de lits de séchage

Photo 1: Une boue pâteuse (à gauche) et une boue solide chaulée (à droite), (ADEME, 2000)

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3 Composition des boues de station d'épuration

3.1 Les éléments fertilisants

Compte tenu des multiples procédés d’obtention, les boues d’épuration présentent une grande diversité de composition (Wiart et al., 1996). Si l’on retrouve toujours les mêmes éléments fertilisants, les teneurs relatives peuvent être en revanche très différentes (Tableau 1).

Tableau 1 : Composition en éléments fertilisants de 5 grands types de boues (ADEME, 2000) Boue liquide Boue pâteuse Boue sèche Boue chaulée Boues compostée Teneur en matière sèche (MS)

(% du produit brut) 2 à 7 16 à 22 90 à 95 25 à 40 40 à 60

Teneur en matière organique

(% de la MS) 65 à 70 50 à 70 50 à 70 30 à 50 80 à 90

Teneur en matière minérale

(% de la MS) 30 à 35 30 à 50 30 à 50 50 à 70 10 à 20 pH 6.5 à 7 7 à 8 6 à 8 9 à 12 6 à 7 C/N 4 à 5 5 à 6 4 à 6 8 à 11 15 à 25 N (kg N / t brute) 2 à 4 8 à 12 30 à 50 6 à 9 5 à 9 P (kg P2O5 /t brute) 2 à 3 6 à 9 50 à 70 6 à 10 6 à 8 K (kg K2O / t brute) 0.9 0.8 5 1 1 à 2 Ca (kg CaO / t brute) 1 à 3 5 à 15 40 à 60 60 à 90 10 à 30 Mg (Kg MgO / t brute) 0.5 1 à 2 5 1 à 2 1 à 2

3.2 Les contaminants chimiques et biologiques

Outre les éléments fertilisants, les boues de station d’épuration contiennent des contaminants chimiques (ETM et composés traces organiques) et biologiques (micro-organismes pathogènes). En moyenne, 70 à 90 % des contaminants chimiques présents dans les eaux usées vont être retenus par les boues.

3.2.1 Les éléments traces métalliques

Les déchets produits lors des diverses activités domestiques, urbaines, commerciales et industrielles et déversés dans le « tout à l’égout » sont à l’origine de la présence d’éléments traces métalliques dans les eaux usées parvenant à la station d’épuration. L’efficacité de la rétention des ETM par les boues dépend de la nature des métaux, mais également de la qualité

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des eaux entrantes et des traitements de stabilisation et/ou de déshydratation appliqués aux boues (Tableau 2). La fixation des ETM a lieu majoritairement lors de la production de boues biologiques, les boues primaires ne retenant que 25 à 30 % des ETM présents dans les eaux usées (Juste, 1995).

Tableau 2 : Teneurs en ETM dans les boues (ADEME, 2000)

Teneur moyenne (en g t-1 MS)

Valeur limite réglementaire (en g t-1 MS) % de la valeur limite Cadmium 2.5 10 25 Chrome 50 1000 5 Cuivre 330 1000 33 Mercure 2.3 10 23 Nickel 40 200 20 Plomb 90 800 11 Sélénium 10 - -Zinc 800 3000 27

Le traitement subi par la boue au cours de sa stabilisation, de son conditionnement ou de sa déshydratation influence également la spéciation de ces ETM (Juste, 1995). Ainsi, la moitié du cadmium des boues se trouve à l’état de carbonate et le reste serait, à parts égales, lié à la matière organique ou insolubilisé sous forme de sulfure. Le cuivre contenu dans les boues biologiques est associé en majorité aux sulfures (35%), aux carbonates (23%) et à la matière organique (10%). Cependant la complexation de cet élément par la matière organique peut avoisiner 50% dans le cas de boues chaulées, par suite de la dissociation plus importante des fonctions acides due à l’augmentation du pH. Le plomb est quant à lui principalement associé aux carbonates et à la matière organique. Le zinc contenu dans les boues est très faiblement mobilisable par les sels neutres (0,7%) alors que 50% du métal est lié à la matière organique, 18% aux carbonates et 9,3% aux sulfures.

3.2.2 Les composés traces organiques

Les composés traces organiques sont de natures variées : hydrocarbures et leurs dérivés, produits de dégradation, solvants, … Une étude bibliographique de Jauzein et al. (1995) indique que sur environ 200 composés organiques pour lesquels des données existent, 30% ne sont pas retrouvés dans les boues, 50% sont retrouvés dans 10% des cas, et 12% dans 90% des cas. Seuls les détergents et leurs dérivés atteignent des teneurs moyennes supérieures à

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1000 g/t MS. Pour l’essentiel des substances, les teneurs observées sont inférieures à 10 g t-1 MS et à 1 g t-1 MS dans 30% des cas (ADEME, 2000).

3.2.3 Les micro-organismes pathogènes

Les micro-organismes jouent un rôle essentiel dans les processus d’épuration, aussi bien en station que dans le sol (Mitchell et al., 1978). Ces organismes appartiennent à cinq catégories différentes : virus, bactéries, protozoaires, champignons et helminthes. Extraordinairement variés, ils sont présents en abondance dans l’environnement, mais seule une partie d’entre eux est pathogène (Doran et al., 1977 ; Strauch, 1977). Parmi eux, on distingue les anthropo-zoopathogènes (qui s’attaquent à l’homme), les anthropo-zoopathogènes (qui s’attaquent aux animaux) et les phytopathogènes (qui s’attaquent aux végétaux). La quantité des différents micro-organismes pathogènes dans les boues, varient en fonction (ADEME, 2000) :

Ø de la nature des rejets recueillis par le réseau (domestiques, industriels, …) Ø de la taille de l’agglomération

Ø de l’état sanitaire de la population raccordée Ø des traitements effectués sur les eaux et les boues.

Ainsi, des œufs d’helminthes, des kystes de protozoaires (Giarda), des entérovirus et des bactéries (Salmonella) ont été recensés en quantités variables, dans des boues d’épuration (ADEME, 1994).

4 Les boues dans les sols

4.1 Effets de la matière organique et des éléments fertilisants

En général, les boues d’épuration sont utilisées en agriculture à la façon des engrais, c’est-à-dire comme produits capables de fournir aux cultures des éléments nutritifs nécessaires à leur croissance et à leur développement. Leur composition en azote et en phosphore et leur richesse en MO entraînent généralement des effets positifs sur les rendements des grandes cultures, comparables à ceux obtenus avec des fertilisations minérales (Morel et Guckert, 1989). De plus, certaines boues peuvent jouer un rôle d’amendement, ce qui signifie qu’elles permettent d’entretenir ou d’améliorer la structure du sol, son activité biologique ou encore de contrôler son acidité. Les amendements agissent sur les caractéristiques physiques, chimiques

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et biologiques du sol pour mettre les cultures dans de meilleures conditions de croissance et obtenir un rendement optimal.

4.1.1 Effets sur les caractéristiques physiques des sols

L’addition au sol de boues digérées anaérobies entraîne une augmentation significative de son pourcentage d’agrégats stables (Epstein, 1975), de son humidité et de sa porosité (Epstein et

al., 1976 ; Khaleel et al., 1981 ; Lindsay et Logan, 1998 ; Pagliai et al., 1981). Les variations

des caractéristiques physiques du sol sont dues essentiellement aux effets de l’ajout de la MO contenue dans les boues. En effet, Khaleel et al. (1981) ont mis en évidence une relation directe entre la diminution de la densité du sol, l'augmentation de la capacité de rétention de l'eau et l'augmentation de la teneur en carbone organique. De plus, la texture du sol semble jouer un rôle prépondérant dans ces modifications. Ainsi, Khaleel et al. (1981) ont observé un effet sur la densité du sol beaucoup plus prononcé pour les sols à texture grossière. Selon Gupta et al. (1977), un apport de boues de 450 t ha-1an-1 pendant 2 ans provoque une augmentation de la conductivité hydraulique de 18% pour un sable grossier par rapport au témoin alors que pour Tiark et al. (1974), un sol limono-sableux montre une augmentation de 500% par rapport au témoin.

4.1.2 Effets sur les caractéristiques chimiques des sols

L’épandage de déchets organiques apporte aux sols une source supplémentaire de MO et d’élément fertilisants (Epstein et al., 1976 ; Hohla et al., 1978 ; Khaleel et al., 1981 ; Lindsay et Logan, 1998 ; Pagliai et al., 1981 ; Rappaport et al., 1987 ; Stamatiadis et al., 1999 ; Werner, 1987). Des augmentations significatives des teneurs en sucres, azote total, phosphore total, cuivre et zinc ont également été observées sur des sols amendés avec des boues aérobies et des boues anaérobies (Mitchell et al., 1978), ainsi qu’un effet positif des boues sur la CEC des sols (Epstein et al., 1976 ; Hinesly et al., 1979 ; Lindsay et Logan, 1998 ; Mitchell et al., 1978 ; Werner, 1987).

4.1.3 Effets sur les caractéristiques biologiques des sols

Les premières années qui suivent l'apport sont souvent marquées par une augmentation de la biomasse microbienne et de son activité (Chaussod et Nouaïm, 1996 ; Dumontet et Chaussod,

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1997 ; Gulyas et al., 1987 ; Linères et al., 1989 ; Mitchell et al., 1978 ; Stamatiadis et al., 1999). Cet effet positif sur la biocénose du sol, immédiatement après épandage, s'explique surtout par l’apport de MO. En effet, si les conditions du milieu sont favorables et si les boues sont incorporées en qualité et quantité appropriées, les MO apportées par les boues sont utilisées comme sources de carbone et d’énergie par les micro-organismes hétérotrophes qui les transforment en nouveaux corps microbiens et en produits de métabolisme gazeux, liquides, solides, lesquels sont finalement minéralisés et deviennent disponibles pour la plante (Bonneau et Souchier, 1994). Une partie de la MO est transformée en MO stable ou humus qui s’associe aux fractions minérales fines et permet ainsi au sol de s’organiser en agrégats (Epstein, 1975 ; Lindsay et Logan, 1998 ; Pagliai et al., 1981). Cependant, après quelques mois d’incubation, Mitchell et al. (1978) observent que l’augmentation de certaines espèces animales (nématodes, enchythréides) est suivie d’une diminution des espèces microbiennes (bactéries et champignons, respectivement) dont ils se nourrissent.

L’apport, avec la MO, de nutriments et d’énergie augmente la fertilité chimique des sols (Stamatiadis et al., 1999), ayant pour effet un accroissement de la production végétale (Korcak et Fanning, 1985 ; Rappaport et al., 1988) et par conséquent des résidus de récoltes participant à l'amélioration du statut organique du sol. Cependant, une augmentation de la salinité (en particulier des chlorures) du sol jusqu'à des niveaux pouvant affecter les plantes sensibles aux sels a parfois été signalée (Epstein et al., 1976 ; Hinesly et al., 1979 ; Lindsay et Logan, 1998 ; Werner, 1987).

4.2 Effets des contaminants chimiques et biologiques dans les sols

Les contaminants chimiques ou biologiques peuvent entraîner des effets indésirables soit pour la conservation des sols, soit pour la qualité alimentaire des cultures, soit pour la santé de l’homme et de l’environnement.

4.2.1 Les éléments traces métalliques

Les teneurs en ETM dans les boues de station d’épuration apparaissent comme le principal facteur limitant la valorisation agricole des boues, une partie d’entre eux pouvant être absorbée par les plantes puis intégrée dans la chaîne alimentaire. Les recherches effectuées au cours des dernières décennies ont montré que le devenir dans les sols des éléments traces